海绵铁缓解污水厌氧氨氧化反应器中硝酸盐积累的效果

杨世东，陶文鑫，崔鑫鑫，孔 龙



海绵铁缓解污水厌氧氨氧化反应器中硝酸盐积累的效果

杨世东，陶文鑫，崔鑫鑫，孔 龙

（东北电力大学建筑工程学院，吉林 132012）

该文旨在通过向厌氧氨氧化反应器中投加海绵铁来减轻厌氧SBR（sequencing batch reactor activated sludge process）反应器中的硝酸盐积累，试验研究了海绵铁与硝酸盐和亚硝酸盐在静态条件下的反应。在静态条件下，部分硝酸盐和亚硝酸盐被海绵铁还原成了氨。对比动态试验表明投加海绵铁可以将SBR出水硝酸盐质量浓度控制在25～30 mg/L左右。相同条件下不投加海绵铁出水硝酸盐质量浓度不断累积，直至超过55 mg/L。这可能是由于铁将硝酸盐还原为亚硝酸盐并与厌氧氨氧化进行了耦合。采用高通量测序发现投加海绵铁的反应器中厌氧氨氧化菌在微生物群落中所占的比例（22.55%）约为不投加反应器（8.85%）的3倍，表明投加海绵铁有利于反应器中厌氧氨氧化（ANAMMOX）菌的生长和厌氧氨氧化反应器的启动。

污水；氨氮；硝酸盐；海绵铁；厌氧氨氧化；亚硝酸盐；ASBR；高通量测序

0 引 言

氮是生活污水和部分工业废水中常见的污染物，其过量排入天然水体会引起水体富营养化等生态环境问题[1]。除了传统的脱氮技术外，新型脱氮技术如厌氧氨氧化引起了研究者越来越多的关注[2]。厌氧氨氧化是指在厌氧条件下，微生物直接以NO2--N为电子受体，NH4+-N为电子供体，将2种氮同时转化为N2的生物反应过程[3]。厌氧氨氧化不需要完成由氨化硝化反硝化构成的全程脱氮过程，具有无需投加碳源和曝气的优点，但反应会产生NO3--N，致使出水中总氮（total nitrogen，TN）由于含有硝酸盐而维持在比较高的水平，还需后序工艺继续进行处理才能达到脱氮的目的。如何解决厌氧氨氧化过程中的硝酸盐积累问题成为目前研究的一个热点[4]，有研究表明零价铁在污水处理中可以将NO3--N还原为NO2--N或者氨氮[5]，而厌氧氨氧化过程中硝酸盐积累是影响氮去除的一个关键问题[6]。若考虑将零价铁应用于厌氧氨氧化过程中，其还原产物不仅可以作为厌氧氨氧化菌的底物供其生长，Fe还是细胞组成的重要成分，可能会促进厌氧氨氧化细菌的生长。

零价铁材料主要包括铁粉、纳米铁粉和海绵铁。海绵铁其内部结构疏松多孔，比表面积是普通铁屑的5～10万倍，有较强的还原性[7]。可使水中的氧迅速与铁发生反应，处理后的水体溶解氧（dissolved oxygen，DO）质量浓度在0.3 mg/L以下[8]，因此将海绵铁作为厌氧氨氧化反应的填料不仅可以去除产生的NO3--N，与氧气反应生成的Fe(OH)3有可能促进形成颗粒污泥[9]。本研究首先考察了静态条件下影响海绵铁还原硝酸盐、亚硝酸盐的因素；然后采用厌氧SBR反应器处理含氮废水，研究了海绵铁存在时厌氧氨氧化反应器启动过程中3种氮素的去除情况，与不投加海绵铁条件下的情况进行了对比，并采用分子生物学方法分析了2种情况下微生物群落的构成特征。

1 材料与方法

1.1 海绵铁

海绵铁金属铁质量分数≥90%，碳及其他杂质质量分数3%～7%，密度2.3～2.78 g/cm3，堆积密度1.7～1.8 g/cm3，粒径1～2、3～5、5～8 mm。

1.2 接种污泥及废水水质

本试验的接种污泥取自长春南郊污水厂厌氧段，试验所用废水为人工配水，配水组成为:葡萄糖230～250 mg/L，挥发酚150～250 mg/L，氨氮100～200 mg/L，硫氰酸盐20～50 mg/L，硫化物20～50 mg/L，吡啶类化合物20～40 mg/L，呋喃类化合物20～40 mg/L，吲哚类化合物20～30 mg/L，苯类化合物100～150 mg/L；KH2PO427 mg/L，CaCl2·2H2O 180 mg/L，MgSO4·7H2O 300 mg/L，NaHCO30.5 g/L，微量元素浓缩液Ⅰ和微量元素浓缩液Ⅱ各1 mL/L[10]。

1.3 分析方法

pH值测定采用上海雷磁pH计，DO测定采用便携式溶解氧测定仪，NH4+-N采用纳氏试剂法，NO2--N采用N-(1-萘基)-乙二胺光度法，NO3--N采用紫外分光光度法，总铁测定采用邻菲罗啉分光光度法[11]。

1.4 静态试验方法

取200 mL模拟废水于烧杯中，加入适量的海绵铁。温度为30 ℃、转速为60 r/min条件下多联搅拌器密封搅拌48 h，静置30 min取上清液用滤纸过滤后测定水样指标。静态试验主要研究海绵铁的粒径（1～2、3～5、5～8 mm）、投加量（10、15、20、25、30 g）、pH值（6.0～8.0）和DO（<1、1～2、3～4、5～6、7～8、9～10 mg/L）对NH4+-N、NO2--N和NO3--N的影响。试验设置平行试验3组。

1.5 动态试验方法

选取2个相同的有效容积为2 L的反应器，分别加入等量接种污泥稳定20 d后，取300 g粒径为5~8 mm的海绵铁投加到反应器B中，未投加海绵铁的反应器为A。进水pH值为6.0，DO<1 mg/L，间歇式每12 h鼓入CO215 min作为无机碳源，反应器温度采用水浴层控制为30 ℃，搅拌器转速为60 r/min，水力停留时间为48 h，反应时间为45 h，沉淀时间为3 h。

1.6 宏基因组微生物分类测序方法

本试验选取培养了140 d后的污泥冷冻保存后送至上海生工生物工程股份有限公司进行宏基因组微生物分类测序分析，将基因信息进行归类操作，即根据序列之间的相似度97%作为阈值划分为操作分类单元（operation taxonomy units，OUT），按照序列的相似度进行分类，分析出微生物种群的丰度，即可以得到各种条件下的微生物组成。

将样品基因DNA片段PCR扩增产物进行DNA纯化、定量混合后进行上机测序，将原始序列数据进行质控过滤并去除嵌合体及非特异性扩增序列后得到优质的序列数目。

反应器A、B中污泥样品扩增区域均为16S V3-V4，反应器A中微生物引物序列为341F（序列F：CCTACGGGNGGCWGCAG），反应器B中引物序列为805R（序列R：GACTACHVGGGTATCTAATCC）。

2 结果与分析

2.1 静态试验结果与分析

2.1.1 海绵铁投加量对氮去除的影响

海绵铁投加量对氮去除的影响结果见图1。图1中可以看出，海绵铁的粒径越小，投加量越多时，NO2--N与NO3--N的去除效果越好，这是由于海绵铁的粒径越小，其比表面积越大，提供的活性点位多，发生还原反应能力越强，更有利于发生电极反应与絮凝过程[12]。但海绵铁的粒径越小，其磨损越快，反应生成的Fe(OH)3越多。这有可能造成反应器堵塞，因此后续动态试验拟采用稍大粒径的海绵铁（5～8 mm）作为填料。

注：进水pH值为7.0，DO为7～8 mg·L-1。

2.1.2 pH值对海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐的影响

不同pH值对海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐效果见图2。从图2可知，随着pH值的逐渐升高，NH4+-N的生成率逐渐降低，NO2--N与NO3--N的去除率也逐渐降低。

注：投加30 g粒径5~8 mm 海绵铁。

2.1.3 DO对海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐的影响

不同DO浓度对海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐的影响结果见图3。

注：投加30 g粒径5~8 mm 海绵铁。pH值 7.0.

从图3可知，DO越高，海绵铁对3种氮素的转化效果越明显，但DO质量浓度大于7～8 mg/L后，NH4+-N的生成率、NO2--N与NO3--N去除率几乎不会改变。

2.2 动态试验结果分析

在反应器A、B中加入接种污泥稳定20 d后，取300 g粒径为5～8 mm的海绵铁投加到反应器B中。试验每12 h间歇式鼓入CO215 min作为无机碳源供微生物生长及代谢。2个反应器运行140 d的结果如图4所示。

注：进水pH值 6.0，DO<1.0 mg·L-1。

反应大致分为3个阶段[13-14]：第1～30、31～70和71～140 天。在第1阶段，反应器A中NH4+-N、NO2--N去除效果并不明显，而反应器B中的NH4+-N的去除效果与反应器A相比略高，NO2--N的去除效果比反应器A的低；在第2阶段，反应器A和反应器B的氮元素指标去除率都得到了提高，但A中明显出现硝酸盐积累；在第3阶段，2个反应器中氮元素去除进一步提高，A中硝酸盐积累趋势继续增加，直至超过55 mg/L，B反应器硝酸盐维持在25～30 mg/L。

2.3 加与未加海绵铁反应器中微生物多样性分析

将处理后的优质序列进行OTU分类并进行多样性指数分析，结果如表1所示。由表1可以看出，添加海绵铁后的反应器B中，生物多样性指数明显高于未添加海绵铁的反应器A，其待分析的微生物种类系统发育类别较反应器A多达27个。同时，反应器B中的ACE基因多态性也明显高于反应器A，这可能是因为由于海绵铁的加入使得ANAMMOX细菌中不能编码蛋白的区域或某些碱基发生了缺失、重复等变化，促进了某些ANAMMOX细菌的生成。

表1 样品DNA的OTU分类及多样性指数分析结果

基于16S rDNA对微生物种群进行多样性分析，结果如表2所示。已报道的研究表明，[15]与[16]为ANAMMOX菌的2个重要科属。反应器A中ANAMMOX菌比例为8.85%左右，而反应器B中这2类细菌比例高达22.55%，其数量是反应器A中数量的3倍。由此可见，海绵铁的加入促进了ANAMMOX菌的生长，经过140 d的培养驯化，试验成功从厌氧污泥中培育出了ANAMMOX菌。

%

表2 加与不加海绵铁反应器生物构成群落分析

3 讨 论

3.1 静态试验结果的讨论

Ruangchainikom等[17]认为零价铁在去除硝酸盐时，其在还原硝酸盐过程中会消耗氢离子，因此pH值越小，越有利于反应的进行。试验发现，NO2--N并不是按传统的化学反应去除的，海绵铁会对NO2--N有降解作用。这与李铁龙等[18]的研究结果一致，他们认为氨氮是亚硝酸盐的最终产物。

根据图2，当pH值>8时，NH4+-N的生成率会下降，几乎不会生成NH4+-N，而NO2--N、NO3--N的去除率降低至9.64%和16.94%，这是因为当溶液中的OH-浓度过高时，会与NO2-争夺海绵铁表面的活性点位，从而限制了亚硝酸盐的还原[19]。在该过程中氮元素转化比较复杂。氨氮的生成来自于亚硝酸盐与硝酸盐的还原，硝酸盐和亚硝酸盐的降解去向包括硝酸盐在Fe作用下还原成N2与氨氮，亚硝酸盐在Fe的作用下还原成氨氮和在氧的作用下氧化成硝酸盐。其中硝酸盐、亚硝酸盐和氨氮的差值可推测为生成N2。图5给出了硝酸盐去除量与亚硝酸盐去除量之和与氨氮生成量之间的关系。

图5 pH值对硝酸盐、亚硝酸盐、氨氮平衡的影响

当pH值为6.0时，不符和上述反应式其化学计量比，这可能是因为在体系中一部分NO2--N发生了氧化反应变成了NO3--N，一部分NO2--N在Fe作用下还原成NH4+-N，在Fe的作用下，NO3--N还原成少量的NH4+-N，大部分都还原成N2。可以推测，海绵铁在还原NO3--N的过程中生成N2是氮元素转化的主要途径。

反应后测得pH值在8.0~9.0左右，这与零价铁与水在不同条件下的反应有关[20]：

有氧条件：2Fe+O2+2H2O→2Fe2++4OH-

无氧条件：Fe+2H2O→Fe2++H2+2OH-

随着零价铁水反应的进行，2种条件下pH值都会上升，但是在水体溶解氧含量较低时，反应会生成H2，其脱附时间长，并且占据了部分铁的表面活性点位，阻碍了硝酸盐与零价铁活性点位接触，从而降低硝酸盐还原去除率[21]。另一方面，在无氧状态下，溶液pH值更高。根据pH值对3种氮素转换的影响，在无氧状态下NO2--N与NO3--N去除率较低。同时试验中可以观察到DO越高，生成的Fe(OH)3絮状沉淀越多。

3.2 动态试验结果讨论

由于接种污泥主要是硝化和反硝化细菌，因此在初始驯化第0～20天期间，NH4+-N、NO2--N与NO3--N的去除率降低主要由硝化和反硝化起主导作用。在第21～40 天期间内，反应器A中NH4+-N的去除效果变差，这是由于体系的厌氧环境和缺乏有机碳源的补充导致了硝化细菌的生长受到抑制，而NO2--N与NO3--N去除率的降低则是因为没有有机碳源而引起了反硝化细菌的抑制。反应器B中NH4+-N的出水浓度高于进水浓度，这是由于硝化细菌的生长受到抑制和海绵铁还原NO3--N生成NH4+-N的共同作用所产生的现象。从50 d后反应器A、B中NH4+-N、NO2--N的出水浓度逐渐下降，NO3--N的浓度逐渐提高，反应器稳定运行。从图4中可明显看出，反应器A中硝酸盐累积现象明显，至140 d，硝酸盐出水质量浓度达到55 mg/L以上；而在投加海绵铁的反应器B中，60 d以后其出水硝酸盐质量浓度一直稳定在25～30 mg/L之间，这表明海绵铁对于缓解硝酸盐积累具有良好效果。在反应器B中虽然出水的NH4+-N浓度比反应器A中的出水浓度高，但是NO2--N与NO3--N的出水浓度都比反应器A低，这说明海绵铁的添加对于厌氧氨氧化的启动及出水NO3--N的去除都有较好的效果。试验测得溶液中的总Fe质量浓度<0.4 mg/L，而研究发现低浓度的Fe2+、Fe3+对细菌的生长有促进作用，这是因为ANAMMOX菌内含有大量血红素，Fe正是血红素的重要组成物质[22]，因此投加海绵铁会促进ANAMMOX的生长。进水的DO在1 mg/L左右，出水的DO<0.3 mg/L，为细菌提供了必要的厌氧生长环境。海绵铁可使水中的氧迅速与铁发生反应，降低水中的DO浓度，同时海绵铁析出的Fe2+、Fe3+是ANAMMOX菌的必备生长元素，促进了细菌的快速生长；生成的Fe(OH)3能够作为絮核促进形成厌氧颗粒污泥，加快系统的成熟驯化。由于海绵铁的加入，改变了氮素之间的转化，使厌氧氨氧化反应生成的NO3--N在Fe的作用下一部分转化为NH4+-N，继续作为ANAMMOX的底物，而另一部分转化为N2，防止NO3--N的积累而抑制ANAMMOX菌的生长。

4 结 论

在静态条件下，试验发现海绵铁可以将部分硝酸盐亚硝酸盐还原为氨氮，其粒径直接影响3种氮素之间的转化效率。海绵铁的粒径越小，对NO3--N、NO2--N的去除率越高，生成的NH4+-N也越多；低pH值有利于硝酸盐的转化，当pH值大于7.5时，pH值对海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐几乎不产生影响；高溶解氧浓度有利于海绵铁还原硝酸盐和亚硝酸盐。

本文对比研究了140 d内反应器A（未加海绵铁）与反应器B（添加海绵铁）中的氨氮、亚硝酸盐氮、硝酸盐氮的变化趋势，明确了厌氧氨氧化反应器中添加海绵铁有利于缓解硝酸盐的积累，降低了出水中的NO3--N、NO2--N的浓度。

同时，海绵铁的添加有利于ANAMMOX菌的生长，对于从厌氧污泥中驯化ANAMMOX菌起到促进作用。经高通量测序后可知，添加海绵铁后的反应器B中的生物多样性明显高于未添加海绵铁的反应器A，其典型的厌氧氨氧化菌属占比是反应器A中的3倍。分子生物学检测结果表明投加了海绵铁后，厌氧氨氧化菌在生物群落中所占的比例提高到22.55%。

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Sponge iron reliefing nitrate accumulation in wastewater anaerobic ammonium oxide reactor

Yang Shidong, Tao Wenxin, Cui Xinxin, Kong Long

(132012,)

Anaerobic ammonia oxidation (ANAMMOX) is a process in which ammonia, as the electron donor, is oxidized by nitrite. Nitrate is accumulated as the main production in addition to N2in the solution, causing incomplete removal of total nitrogen in water. Some processes, such as oxic denitrification, anaerobic denitrification or dozing of chemicals, can be used to achieve partial denitrification (reduction of nitrate to nitrite). The reduction of nitrate to nitrite can couple with ANAMMOX process, achieving complete removal of nitrogen. In this paper, sponge iron was added into an ANAMMOX sequencing batch reactor (SBR) to decrease nitrate accumulation. Sponge iron is a kind of special zero-valence iron (ZVI) which has a larger specific surface than that of the normal scrap iron, and is cheaper than nano-ZVI. The sponge iron can react with oxidants, such as oxygen and nitrate, immediately in solution and produce Fe2+or Fe3+. The reactions between sponge iron with nitrite and nitrate were studied in a static state, in which the nitrite and nitrate were reduced into ammonia by sponge iron in solutions. Several factors affecting the reactions between sponge iron with nitrite and nitrate were investigated, such as the dose and particle size of sponge iron, solution pH value and dissolved oxygen (DO). The results showed that small sponge iron particle size and high DO concentration were favorable for nitrite and nitrate removal. Low solution pH value had slight enhancement in nitrate and nitrite removal. In the dynamic experiments, two ANAMMOX SBRs (marked as A and B, both with an effective volume of 2 L) acclimatized with the municipal wastewater plant anaerobic sludge were operated about 20 days, then the reactor B was added with 300 g sponge iron with diameter of 5-8 mm, and the reactor A was used as control. The nitrate concentration in the outlet of reactor B dosed with sponge iron could be kept around 25-30 mg/L, while in reactor A without sponge iron, it could reach 55 mg/L, solving the problem of large quantity of nitrate accumulation. In the reactor A without sponge iron, the nitrate concentration was increasing, showing obvious nitrate accumulation. The mitigation of nitrate may come from the reaction of iron with nitrate, providing the reducing product nitrite to couple with ANAMMOX. Obvious red granule sludge could be seen in the reactor with sponge iron, which suggested that the ferric and ferrous ions may be beneficial for the production of granule sludge. High-throughput sequencing showed that the proportion of ANAMMOX bacteria in the SBR with sponge iron (22.55%) was three times of that (8.85%) in the SBR without sponge iron, proving that the sponge iron was favorable for the start-up of the ANAMMOX SBR. Also the ferric and ferrous ions produced from oxidation of sponge iron by nitrate may also provide necessary element demand of the microorganisms, for example, the ANAMMOX bacteria.

wastewater; ammonia; nitrate; sponge iron; ANAMMOX; nitrite; ASBR; high-throughput sequencing

杨世东，陶文鑫，崔鑫鑫，孔 龙. 海绵铁缓解污水厌氧氨氧化反应器中硝酸盐积累的效果[J]. 农业工程学报，2018，34(22)：185－190. doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.22.023 http://www.tcsae.org

Yang Shidong, Tao Wenxin, Cui Xinxin, Kong Long. Sponge iron reliefing nitrate accumulation in wastewater anaerobic ammonium oxide reactor[J]. Transactions of the Chinese Society of Agricultural Engineering (Transactions of the CSAE), 2018, 34(22): 185－190. (in Chinese with English abstract) doi：10.11975/j.issn.1002-6819.2018.22.023 http://www.tcsae.org

2018-01-19

2018-09-28

吉林省科技厅自然科学基金项目（20150101090JC）

杨世东，博士，主要从事污水处理。Email：15981105115@163.com

10.11975/j.issn.1002-6819.2018.22.023

X703

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1002-6819(2018)-22-0185-06